Навігація
Головна
ПОСЛУГИ
Авторизація/Реєстрація
Реклама на сайті
 
Головна arrow Екологія arrow Самоочищення природного середовища після чорнобильської катастрофи
< Попередня   ЗМІСТ   Наступна >

Поняття самоочищення природного середовища

Сучасне вчення про самоочищення середовища спирається на розробки теоретичних основ самоочищення і стійкості геохімічних ландшафтів, зокрема вчення М.А. Глазовської про каскадні ландшафтно-геохімічні системи. Ця дослідниця встановила чинники, що визначають здатність природного середовища до самоочищення внаслідок процесів водної міграції забруднювача [66–68].

Проблема стійкості природних систем – ландшафтів та їх компонентів, є однією з найважливіших, оскільки визначає політику раціонального природокористування. Із зростанням інтенсифікації господарчої діяльності підвищується і актуальність цієї проблеми.

Стійкість природних систем залежить від взаємодій низки чинників: техногенних, ландшафтно-геохімічних, фізико-хімічних, біологічних і кліматичних. Згідно із законом толерантності існування екосистеми визначається як недостатністю, так і надлишком будь-якого чинника. Діапазон дії (або зона толерантності) обмежений граничними значеннями чинників – мінімумом і максимумом.

Існує досить багато визначень стійкості природних екосистем. Так, М.А. Глазовська і Н.П. Солнцева [67, 311] вважають, що головними критеріями стійкості природної системи є здатність протистояти техногенному впливу і зберігати нормальне функціонування, а також здатність до регенерації після припинення техногенної дії і повернення від порушеного до нормального стану.

Із викладеного виникає питання: Що слід розуміти під “нормальним функціонуванням системи”? Найчастіше визнають, що показниками нормального функціонування системи є кількість і якість відтвореної речовини. Проте слід зауважити, що з практичних геохімічних позицій такий підхід не зовсім вдалий. Забруднені токсичними металами ґрунти можуть характеризуватися низьким транслокаційним ефектом через специфічність форм знаходження хімічних елементів, однак зміна ландшафтних умов унаслідок техногенного впливу або навіть природних коливань може призвести до збільшення їх розчинності і різкого підвищення концентрації в трофічних ланцюгах. Крім того, стан ландшафтів визначається не лише транслокаційним, а й міграційним ефектом, що охоплює водне і повітряне середовище обміну хімічних елементів із ґрунтом [126].

Очевидно, для визначення поняття стійкості екосистеми або природних комплексів слід зважати не на “нормальне функціонування”, а на спроможність системи після збудження повертатись у вихідний стан. За такого підходу будь-які збудження системи (сумісні або несумісні) зумовлюють нерівноважний стан. Це вихідне положення для регулювання процесу. Якщо відбувається повернення попереднього режиму, то процес називають автореабілітаційним.

Для екосистем, які належать до відкритих, нелінійних, поняття стійкості В.М. Новосельцев сформулював як ентропійний баланс надходження потрібних для системи речовин і енергії в таких кількості і темпах, які забезпечують постійність внутрішніх зв'язків у системі [219]. Цей підхід використовують для характеристики гомеостазу ландшафтно-геохімічних систем. При цьому рівновагу потоків речовини розглядають як стійкість II роду, або самоочищення природної системи, а здібність протистояти техногенезу, збереження внутрішніх зв'язків, – як стійкість І роду.

В агрохімії показником “нормального функціонування” ґрунтів є біологічна продуктивність і якість створеної біологічної продукції. Для практичного використання критеріїв стійкості ландшафтів з метою раціонального природокористування велике значення має їх кількісна оцінка.

Так, для агрокультурних ландшафтів можна оцінити агротехнічне навантаження, пов'язане із використанням мінеральних добрив, пестицидів, меліорантів, сільськогосподарської техніки. Це навантаження оцінюється за сумарними затратами технічної енергії та маси речовини на одиницю площі, що була використана на обробку та вирощування культурних рослин у межах агроценозів.

Досить широко розповсюджений метод оцінки стійкості ландшафтів за допомогою бальної системи. При цьому стійкість системи визначається сумою деякої кількості чинників різного ступеня значущості. Проте всі ці визначення та критерії дають лише якісну та відносну порівняльну характеристику, тому що вони не враховують ступінь значущості чинників, ландшафтно-геохімічний стан і структуру, а також фізико-хімічні властивості природної системи.

Концептуально новий підхід щодо самоочищення природного середовища в умовах радіоактивного забруднення було розроблено в Інституті геохімії навколишнього середовища НАН України [2, 34–36, 40–43, 92, 101, 102, 105, 109-111, 167, 280, 281, 298, 300, 304, 305, 362, 368, 369, 379, 427].

Екосистеми являють собою сукупність рослин і тварин та середовища їх існування, пов'язаних між собою колообігом речовин і потоками енергії. Це відкриті системи з надходженням і винесенням енергії та речовини, а також з їх внутрішнім колообігом, що охоплює три типи організмів (продуцентів, консументів, редуцентів), які різняться за характером і фізіологією живлення. Екосистеми об'єднані в одне функціональне ціле, яке виникає на основі причинно-наслідкових зв'язків між окремими компонентами. Екосистему (біогеоценоз) розглядають як термодинамічну відкриту сукупність біотичних компонентів та абіотичних джерел речовини та енергії, єдність і функціональний зв'язок яких, у межах характерних для певної ділянки біосфери часу та простору, забезпечує перевищення на цій ділянці внутрішнього закономірного переміщення речовини, енергії та інформації щодо зовнішнього. До основних світових екосистем належать: моря, річкові дельти та морські узбережжя; потоки, річки; озера і стави; драговини, болота; ліси; тундри; трав'яні ландшафти або степи; пустелі [213, 268].

Природні екосистеми мають здатність до саморегулювання та репродукції. Під впливом техногенних факторів, зокрема радіаційного забруднення, рівноважний стан системи порушується, але, відповідно до законів термодинаміки, прагне до рівноваги. Процеси повернення екосистеми у стан рівноваги, відновлення її функціональних властивостей, зруйнованих унаслідок техногенного втручання, є автореабілітаційними, або самовідновлювальними.

Інтенсивність включення техногенних радіонуклідів у ланки біогеохімічних ланцюгів міграції в наземних екосистемах визначається сукупністю факторів, зокрема специфікою властивостей міграційного середовища (компоненти природних, природно-техногенних систем і агроекосистем) та характеристиками мігрантів, тобто хімічними властивостями конкретних нуклідів, а також особливостями вихідних фізико-хімічних форм радіоактивних випадінь.

У різних радіологічних ситуаціях, пов'язаних із включенням радіонуклідів у сільськогосподарську сферу, їх акумуляція рослинами з ґрунту визначає вихідні масштаби надходження у трофічні ланцюги в системі радіоактивні випадіння – ґрунт – сільськогосподарські рослини – сільськогосподарські тварини – людина. З цим пов'язана надзвичайно важлива роль ланки ґрунт – рослинність у загальному циклі колообігу радіонуклідів у навколишньому середовищі в цілому та в агропромисловій сфері зокрема [142].

Зовнішнє опромінення, пероральна інкорпорація радіонуклідів визначаються поширенням їх по території, геохімічним і біологічним колообігом.

З позицій антропогенезу результатом автореабілітаційних процесів у радіаційно забруднених екосистемах є можливість безпечної господарської діяльності. За такого підходу критерієм самовідновлення є дозові навантаження на населення від різних джерел опромінення. За критеріями забруднення території радіонуклідами цезію, стронцію і плутонію Законом України “Про статус та правовий режим території, що зазнала радіаційного забруднення внаслідок Чорнобильської катастрофи”, визначено зони: відчуження, безумовного (обов'язкового) відселення, гарантованого добровільного відселення, посиленого радіоекологічного контролю [134–137].

Аналіз узагальнених за 12 років медико-соціальних досліджень радіаційно забруднених територій [269] свідчить про істотне зниження річних доз опромінення населення України. Темпи зниження дозових навантажень набагато вищі за швидкість радіоактивного розпаду нуклідів, що свідчить про наявність інших значущих природних процесів, які зумовлюють зміни радіоекологічного стану навколишнього середовища (рис. 1.1).

Динаміка зміни дозових навантажень від різних джерел опромінення на сільське населення України, за даними [269].

Рис. 1.1. Динаміка зміни дозових навантажень від різних джерел опромінення на сільське населення України, за даними [269].

1 – зовнішнє гамма-опромінення; 2 – пероральне надходження 137Cs + 134Cs; 3 – пероральне та інгаляційне надходження 90Sr; 4 – динаміка радіоактивного розпаду

Інтерполяція динаміки сумарних (від різних джерел) річних доз опромінення сільського населення України радіонуклідами l34+l37Cs та 90Sr [269], нормованих на 1 кБк • м-2 забрудненої території рівнянням

(1.1)

показує, що доза опромінення, нижча за критичні рівні 5 і 1 мЗв • рік-1 [76], для працюючих на ділянці 0,1 га досягається через 14 і 24 роки після аварії відповідно (рис. 1.2, а). Другий член рівняння (1.1) характеризує швидкість природно-антропогенної ремедіації екосистем у 1987–1988 pp. унаслідок механічного заглиблення та обмеження міграційної здатності радіонуклідів під час оранки угідь, вапнування, внесення підвищеної кількості мінеральних добрив, залуження луків і пасовиськ тощо. Перший член рівняння характеризує швидкість самовідновлення агроекосистем у наступні роки переважно під дією природних чинників.

Оскільки єдиним процесом, що приводить до повного вилучення радіонуклідів з навколишнього середовища, є їхній фізичний розпад, природно порівнювати темпи самовідновлення екосистем зі швидкістю радіоактивного розпаду. Так, розпад 137Cs (N - N0e-0,0231t) відбувається усемеро повільніше, ніж зниження річних доз (рис. 1.2, а).

Інтерпольована за рівнянням

(1.2)

12-річна динаміка нормованих доз зовнішнього γ-опромінення свідчить про різке зниження зовнішнього опромінення у 1987–1988 pp. унаслідок механічного заглиблення радіонуклідів у ґрунт (другий член рівняння). Зниження дозових навантажень у наступні роки відбувається у 6,5 раза швидше, ніж фізичний розпад l37Cs (рис. 1.2, б).

Головною складовою автореабілітації є самоочищення (природна деконтамінація) – природне руйнування забруднювача внаслідок природних, фізичних, хімічних та біологічних процесів [268]. За рекомендацією Міжнародної організації зі стандартизації [394] було введено відповідний термін – природне вичерпання (natural attenuation), який визначає всі ті природні процеси, включаючи хімічні, фізичні та біологічні, що ведуть до зниження концентрації забруднювача у ґрунті чи ґрунтовій воді. Автори цієї монографії розглядають самоочищення екосистем від радіаційного забруднення як комплекс біогеохімічних процесів міграції та фіксації радіонуклідів, що при-

Інтерполяція динаміки нормованих річних доз опромінення сільського населення України

Рис. 1.2. Інтерполяція динаміки нормованих річних доз опромінення сільського населення України:

а – сумарної від різних джерел опромінення; б – зовнішнього γ-опромінення; в – унаслідок перорального надходження 134+137Cs; г – унаслідок перорального та інгаляційного надходження 90Sr; D – нормована річна доза від відповідного джерела опромінення, мкЗв-рік-1 на 1 кБк-м-2; верхня крива відображує динаміку розпаду: а–в137Cs, г90Sr; точками позначено експериментально розрахункові дані [269]

водять до виведення останніх за межі трофічних ланцюгів або поза межі окремого біогеоценозу. Інакше кажучи, з позиції екологічної безпеки самоочищення охоплює два основних протилежно спрямованих процеси: виведення забруднювача за межі ландшафту шляхом радіальної та латеральної міграції та обмеження його надходження у біомасу шляхом пролонгованої фіксації. В останньому випадку забруднювач не виводиться за межі біогеоценозу. На відміну від природного вичерпання, яке визначає очищення абіогенної компоненти ландшафту, самоочищення екосистеми полягає у деконтамінації її біогенної складової, коли відправним пунктом є початкова ланка трофічного ланцюга. Значно ближчим до нашого підходу є стандартизований термін “природна (внутрішня) біоремедіація” (intrinsic bioremediation) – зниження концентрації забруднювача в ґрунті, ґрунтовій воді або іншому середовищі, зумовлене природними біологічними процесами за відсутності втручання людини [394]. Проте і тут в основу покладено очищення абіогенної компоненти ландшафту.

Отже, антропогенізоване визначення самоочищення радіаційно забруднених територій – це зниження дозових навантажень на населення, насамперед від перорального надходження радіонуклідів. Швидкість цього процесу у природно-техногенних умовах зон радіоактивного забруднення, де провадиться господарча діяльність, можливо оцінити шляхом інтерполяції динаміки зміни нормованих доз від перорального надходження 134+137Cs та 90Sr. Першу криву описано рівнянням

тобто швидкість самоочищення агроекоценозів від радіонуклідів цезію майже вдесятеро перевищує швидкість розпаду 137Cs (рис. 1.2, в). Наявність єдиного члена в цьому рівнянні свідчить про провідну роль геохімічних процесів під час самоочищення екосистем.

На кривій зміни нормованої річної дози від перорального та інгаляційного надходження 90Sr, що інтерпольована рівнянням вирізняються дві ділянки: різкого спаду до 1988 р., ймовірно, внаслідок зниження інгаляційного надходження (другий член рівняння) та поступового зменшення у наступні роки під дією процесів самоочищення (перший член рівняння). При цьому темпи самоочищення агроекосистем від 90Sr у 3,5 раза перевищують швидкість його розпаду (рис. 1.2, г):

Відносна похибка всіх проведених інтерполяцій не перевищує 10 % при 95 %-й імовірності.

Отже, автореабілітаційні процеси в агроекоценозах радіаційно забруднених територій України, що належать до зон добровільного гарантованого відселення та посиленого радіоекологічного контролю, приводять до зниження дозових навантажень на сільське населення від зовнішнього опромінення, інгаляційного та перорального надходження радіонуклідів.

(1.3)

(1.4)

(1.5)

Таблиця 1.1

Порівняння темпів зниження дозових навантажень від різних джерел опромінення () з фізичним розпадом радіонуклідів ()

Джерело опромінення

k1, рік-1

k2, рік-1

k1

Період зниження дози, роки

до 5 мЗв • рік-1

до 1 мЗв • рік-1

Сумарне, від усіх джерел

0,166

1,95

7,2

14

24

Зовнішнє γ-опромінення

0,151

2,17

6,5

4

14,5

Пероральне надходження 134+l37Cs

0,203

8,8

8

16,5

Пероральне та інгаляційне надходження 90Sr

0,081

5,38

3,4

9,5

30

Примітка. Розраховано для нормованої на 1 кБк • м-2 ділянки 0,1 га.

Швидкість автореабілітації цих сільськогосподарських угідь усемеро перевищує швидкість радіоактивного розпаду відповідних ізотопів, що зумовлено комплексною дією природних факторів та антропогенного втручання.

Швидкість самоочищення агроекосистем від l37Cs – у 10, a 90Sr – у 3,4 раза перевищує швидкість їх фізичного розпаду. Біогеохімічні процеси міграції та фіксації радіонуклідів у ґрунтовому поглинальному комплексі (ГПК) відіграють провідну роль під час самоочищення екосистем. Між тим частка дози опромінення внаслідок перорального надходження збільшилася протягом 1986–1997 pp. від 50 до 80 %, що визначає провідну роль трофічного ланцюга у сучасному формуванні дозових навантажень.

Моделювання зміни територіально нормованих дозових навантажень на сільське населення України поза відчуженими та відселеними зонами веде до висновку, що відновлення агроекосистем, які знаходяться у сільськогосподарському обігу, відбувається за час, порівняний з періодом піврозпаду 137Cs та 90Sr [116], хоча вважається, що повний розпад радіонукліда здійснюється протягом 7–10 періодів напіврозпаду. Інакше кажучи, швидкість відновлення екосистем у природно-техногенних умовах у 3,5–9 разів перевищує швидкість розпаду основних дозоутворювальних радіонуклідів (табл. 1.1).

Унікальність території Зони відчуження і Зони безумовного (обов'язкового) відселення (ЗВіЗБ(О)В), де зосереджена більша частина чорнобильського викиду, полягає у специфіці антропогенної діяльності, пов'язаної з практично повною відсутністю сільськогосподарського виробництва і штучним вилученням компоненти опромінення внаслідок перорального надходження, що зумовлено забороною споживання місцевих продуктів харчування. Чорнобильська катастрофа спричинила створення відселених територій у найбільш густонаселеній частині України площею понад 2000 км2. Останнє є головною передумовою вивчення природних процесів самовідновлення екосистем після техногенного втручання. Дозові навантаження на персонал працюючих на відчужених територіях більшою мірою визначаються зовнішнім опроміненням, у зв'язку з чим для екосистем відчужених територій цей критерій не може бути ефективним засобом оцінки швидкості автореабілітаційних процесів. Тому вивчення процесів трансформації і міграції радіонуклідів у наземних та водних екосистемах ЗВіЗБ(O)В набуває особливої ваги. Темпи їхньої автореабілітації можливо оцінити за швидкістю процесів самоочищення. Критерієм стійкості екосистем цих територій до радіаційного забруднення є властивість відтворення кількісного та якісного складу біомаси.

Самовідновлення природного середовища на територіях України, Білорусі та Росії, забруднених унаслідок Чорнобильської катастрофи, вперше розглянуто з позицій самоочищення ландшафтів у рамках Міжнародного проекту ЕСР-4 [354].

ЗВіЗБ(О)В є джерелом пролонгованого поширення радіоактивного забруднення. Винесення радіонуклідів за її межі відбувається через водну артерію України – Дніпро та його притоки. Тому окрему увагу в монографії приділено автореабілітаційним процесам у поверхневих водних екосистемах.

Отже, стійкість природного середовища до техногенного впливу – це його здатність зберігати і відновлювати умови екологічної рівноваги в результаті перебігу природних процесів. В основу визначення стійкості природної системи нами покладено геохімічний принцип міграції техногенних забруднювачів і процесів, що її обумовлюють.

Унаслідок регламентної роботи та аварійних викидів техногенних об'єктів забруднювачі проникають на поверхні елементів екосистеми. Таким чином техногенні передумови визначають формування контамінаційного поля і першу стадію забруднення системи. Самоочищення екосистем починається відразу після надходження забруднювача на поверхню земної кори. Значною мірою швидкість цього процесу пов'язана з хімічним складом, формами надходження забруднювачів в екосистему та щільністю забруднення території. Ці чинники, у свою чергу, залежать від інтенсивності та характеру техногенної діяльності. Тож до першої групи чинників, що визначають інтенсивність самоочищення, належать техногенні.

Територіальне поширення забруднення в основному пов'язане з силою та напрямком вітру на різних висотах, локалізацією та кількістю опадів у період активного викиду, акумуляція та міграція радіонуклідів у ландшафтах – з будовою геологічного середовища, накопичення в біомасі – з кліматичними умовами, зокрема температурою повітря, кількістю опадів тощо протягом вегетаційного періоду. Ці чинники самоочищення об'єднано в групу фізико-географічних.

Після надходження забруднювача в екосистеми швидкість його включення у біогеохімічні ланцюги міграції залежить від фізико-хімічних властивостей випадінь і середовища міграції. З часом під впливом природних чинників унаслідок процесів розчинення, деструкції тощо забруднювачі набувають розчинної форми, доступної для поглинання біологічними об'єктами. Швидкість цього процесу обумовлюється кінетичними закономірностями. У разі твердофазних опадів, як, наприклад, унаслідок Чорнобильської катастрофи, вивільнення радіонуклідів із твердофазних часток є лімітативною стадією міграції та забруднення трофічних ланцюгів. Отже, фізико-хімічні властивості випадінь визначають формування доступних для рослинності мобільних форм.

Після розчинення забруднювача в геохімічному середовищі подальша його трансформація в доступні для рослинності форми визначається властивостями середовища міграції. Засобом оцінки швидкості цих трансформацій слугують геохімічні критерії самоочищення. Після надходження у ґрунт розчинних форм забруднювачів вони включаються у геохімічні процеси фіксації та ремобілізації, швидкість яких пов'язана з такими ландшафтно- геохімічними чинниками:

  • • хімічний склад і фізико-хімічні властивості об'єктів навколишнього середовища;
  • • буферність ґрунтів і води;
  • • форми міграції і закомплексованість техногенних металів;
  • • сорбційна ємність ґрунтів;
  • • окисно-відновлювальна функція;
  • • склад і співвідношення гумусових кислот;
  • • мінеральний та гранулометричний склад ґрунтів;
  • • ступінь геохімічної бар'єрності ландшафтів.

Процес утворення мобільних форм радіонуклідів у ґрунті, описаний кінетичною моделлю трансформації, визначає їх біогеохімічні потоки в забруднених екосистемах, що оцінюються за балансовим коефіцієнтом геохімічного переходу в системі ґрунт – рослинність. Синхронність абіогенної трансформації та біогеохімічної міграції забруднювача обумовлюється кінетикою утворення мобільної форми, ландшафтно-геохімічним чинником і швидкістю біогенного потоку.

Отже, здатність екосистем до самоочищення визначається низкою фізико-хімічних, геохімічних абіогенних трансформацій забруднювача та його біогенної міграції, які приводять до виведення останнього за межі трофічних ланцюгів унаслідок протилежно спрямованих процесів міграції і фіксації полютантів у геохімічному середовищі.

 
Якщо Ви помітили помилку в тексті позначте слово та натисніть Shift + Enter
< Попередня   ЗМІСТ   Наступна >
 
Дисципліни
Агропромисловість
Банківська справа
БЖД
Бухоблік та Аудит
Географія
Документознавство
Екологія
Економіка
Етика та Естетика
Журналістика
Інвестування
Інформатика
Історія
Культурологія
Література
Логіка
Логістика
Маркетинг
Медицина
Менеджмент
Нерухомість
Педагогіка
Політологія
Політекономія
Право
Природознавство
Психологія
Релігієзнавство
Риторика
РПС
Соціологія
Статистика
Страхова справа
Техніка
Товарознавство
Туризм
Філософія
Фінанси
Інші